Ausgangslage Zur Beurteilung der verkehrsbedingten Luftverschmutzung stellen die aus dem Kfz-Verkehr stammenden bodennahen Emissionen die wichtigste Einflussgröße dar. Ursachen und Wirkungen werden daher in zwei thematisch eng verwandten Karten dargestellt: Verkehrsbedingte Emissionen (Umweltatlas 03.11.1) und Verkehrsbedingte Luftbelastung (Umweltatlas 03.11.2). Die Beschreibung der Ausgangslage ist für beide Karten identisch, daher wird an dieser Stelle auf das entsprechende Unterkapitel der Karte 03.11.2 verwiesen. Wirkungen Stickoxide sind Säurebildner. Sie sind schädlich für die menschliche Gesundheit, bewirken Schäden an Pflanzen, Bauwerken und Denkmälern und sind wesentlich an der übermäßigen Bildung von bodennahem Ozon und anderen gesundheitsschädlichen Oxidantien während sommerlicher Hitzeperioden beteiligt. Bei Menschen und Tieren führen Stickoxide und insbesondere Stickstoffdioxid zu Reizungen der Schleimhäute im Atemtrakt und können das Infektionsrisiko erhöhen (vgl. Kühling 1986). Auch Zellveränderungen wurden beobachtet (BMUNR 1987). Verschiedene epidemiologische Untersuchungen haben einen Zusammenhang zwischen Verschlechterungen der Lungenfunktion, Atemwegssymptomen und erhöhter Stickstoffdioxidkonzentration gezeigt (vgl. Nowak et al. 1994). Dieselruß ist ein wesentlicher Bestandteil von Feinstaub (PM 10 ) in den Abgasen der Kraftfahrzeuge und birgt zum einen als Trägerstoff für polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) ein Krebsrisiko, gilt aber auch für sich gesehen als mögliche Ursache für Lungen- und Blasenkarzinome (vgl. Kalker 1993). Außerdem stehen ultrafeine Partikel wie Dieselrußpartikel, die kleiner als 0,1 µm sind, im Verdacht, das Risiko für Herz-Kreislauferkrankungen zu erhöhen. Gesetzliche Regelungen und Grenzwerte Die Beurteilung der Luftbelastung durch den Kraftfahrzeugverkehr ist für die Immissionsschutzbehörden erst ab 1985 konkretisierbar geworden, nachdem die Europäische Gemeinschaft in der “Richtlinie des Rates vom 7. März 1985 über Luftqualitätsnormen für Stickstoffdioxid” (Richtlinie 85/203/EWG) Grenz- und Leitwerte für diesen Schadstoff festgelegt hat, außerdem schrieb sie vor, dass die Konzentration in Straßenschluchten und an Verkehrsbrennpunkten gemessen werden soll. Aufgrund einer Vielzahl neuer Erkenntnisse zu diesem und den anderen Luftschadstoffen entstand die 1996 in Kraft getretene “Richtlinie 96/62/EG über die Beurteilung und Kontrolle der Luftqualität“ (die so genannte “Rahmenrichtlinie”). In dieser Richtlinie wird die Kommission aufgefordert, innerhalb eines bestimmten Zeitrahmens so genannte “Tochterrichtlinien” vorzulegen, in denen Grenzwerte und Details zu Mess- und Beurteilungsvorschriften für eine vorgegebene Liste von Komponenten festgelegt werden. Inzwischen sind vier Tochterrichtlinien in Kraft getreten: am 19. Juli 1999 die Richtlinie 99/30/EG mit Grenzwerten für Schwefeldioxid, Feinstaub(PM 10 ), Stickstoffdioxid und Blei am 13. Dezember 2000 die Richtlinie 2000/69/EG mit Grenzwerten für Benzol und Kohlenmonoxid am 9. Februar 2002 die Richtlinie 2002/3/EG über bodennahes Ozon zur Anzahl und Höhe der Überschreitung der Grenzwerte am 15. Dezember 2004 die Richtlinie 2004/107/EC mit Grenzwerten für Arsen, Kadmium, Quecksilber, Nickel und polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffen. Zur Überführung der ersten beiden Tochterrichtlinien in deutsches Recht blieben jeweils zwei Jahre Zeit, die mit der 7. Novelle zum Bundes-Immissionsschutzgesetz (BImSchG) vom September 2002, bezüglich der 1. Tochterrichtlinie deutlich überschritten wurde. Die Ozonrichtlinie ist mit der 33. Verordnung zum BImSchG in deutsches Recht übernommen worden. Kernstück der Luftqualitätsrichtlinien sind die Immissionsgrenzwerte, die “innerhalb eines bestimmten Zeitraumes erreicht werden müssen und danach nicht überschritten werden” dürfen. Die einzuhaltenden Schadstoffkonzentrationen und der Zeitpunkt, bis zu dem die Grenzwerte eingehalten werden müssen, sind in den Tochterrichtlinien bzw. in der 22. Verordnung zum Bundes-Immissionsschutzgesetz festgelegt. Tabelle 1 zeigt die entsprechenden Werte für die Luftschadstoffe mit dem größten Problempotential für Berlin, PM 2,5 , PM 10 und Stickstoffdioxid. Auf europäischer Ebene regelt die EU-Richtlinie 2008/50 die Beurteilung der Luftqualität anhand festgelegter Grenz- und Zielwerte für alle relevanten Schadstoffe einschließlich der Bestimmung einheitlicher Methoden und Kriterien. Erstmals werden Luftqualitätswerte für die besonders gesundheitsschädlichen kleinen Feinstäube (Durchmesser kleiner als 2,5 Mikrometer; PM2.5) festgesetzt. National dient die 39. BImSchV – Verordnung über Luftqualitätsstandards und Emissionshöchstmengen – der Umsetzung der EU-Luftqualitätsrichtlinie 2008/50/EG. Gleichzeitig wurden die Verordnung über Immissionswerte für Schadstoffe in der Luft (22. BImSchV) und die Verordnung zur Verminderung von Sommersmog, Versauerung und Nährstoffeinträgen (33. BImSchV) durch die 39. BImSchV aufgehoben. Berlin gilt nach § 11 der 39. BImSchV als Ballungsraum, für den die Luftqualität jährlich beurteilt und gegebenenfalls Maßnahmen zur Einhaltung der Grenzwerte ergriffen werden müssen. Als Plangebiet für die mögliche Aufstellung eines Luftreinhalteplanes wurde das ganze Stadtgebiet festgelegt. Grenzwertüberschreitungen treten im Stadtgebiet überall, insbesondere an Hauptverkehrsstraßen auf. Daher macht eine Beschränkung des Plangebietes auf Teile des Stadtgebietes oder die Aufteilung in mehrere Plangebiete keinen Sinn. Umsetzungsprobleme der Richtlinie 99/33/EG und der 39. BImSchV am Beispiel der PM10-Belastung in der Stadt In der Nähe hoher Schadstoffemissionen, wie z.B. in verkehrsreichen Straßenschluchten, treten auch hohe Immissionskonzentrationen auf. Anders als in den meisten Industriegebieten sind in verkehrsreichen Straßen viele Menschen – ob als Anwohner, Kunden oder Beschäftigte – einer erhöhten Schadstoffbelastung ausgesetzt. Um der Vorgabe der Europäischen Richtlinien nach Einhaltung der Grenzwerte am Ort der höchsten Exposition Rechnung zu tragen, ist eine möglichst lückenlose Quantifizierung der Schadstoffbelastung notwendig. Dazu wurden in Berlin die im letzten Abschnitt beschriebenen Messungen mit Modellrechnungen in allen verkehrsreichen Straßen, in denen Grenzwerte potentiell überschritten werden, ergänzt. Allerdings spielt selbst in einer verkehrsbelasteten Straßenschlucht der Anteil der durch die übrigen Quellen in der Stadt oder durch Ferntransport von Schadstoffen erzeugten Vorbelastung eine wichtige Rolle. Deshalb wurde für die Planung von Maßnahmen zur Verbesserung der Luftqualität in Berlin ein System von Modellen angewandt, das über die Ebenen Straßenschlucht städtische und regionale Hintergrundbelastung sowohl den großräumigen Einfluss weit entfernter Quellen als auch den Beitrag aller Emittenten im Stadtgebiet bis hinein in verkehrsreiche Straßenschluchten berechnen kann. Aus den oben genannten Untersuchungen zur Herkunft der Feinstaubbelastung in Berlin entstand das wiedergegebene vereinfachte Schema in Abbildung 1, das die räumliche Verteilung der PM 10 -Konzentration in Berlin und Umgebung verdeutlichen soll. Es existiert ein großräumig verteilter Hintergrundpegel (grüne Fläche), der anhand von Messungen an mehreren ländlichen Stationen in Brandenburg im Jahr 2016 knapp 16 µg/m³ beträgt. Dieser als regionale Hintergrundbelastung bezeichnete Anteil ist, wie die großräumigen Modellergebnisse zeigen, außerhalb der Städte relativ gleichmäßig verteilt. Darauf addiert sich der hausgemachte, durch Berliner Schadstoffquellen verursachte Teil der PM 10 -Belastung. Er lässt sich unterteilen: in den Beitrag, der durch Überlagerung der Emissionen aller Berliner Quellen (Verkehr, Kraftwerke, Industrie, Wohnungsheizung) zustande kommt (blaue Fläche). Zusammen mit dem regionalen Hintergrund entspricht dies der Feinstaubkonzentration, die in innerstädtischen Wohngebieten fernab von Straßenverkehr und Industrie gemessen wird; in den zusätzlichen Beitrag, den lokale Emittenten, wie z.B. der Autoverkehr in der Frankfurter Allee, in der unmittelbaren Umgebung der Quelle verursachen (rote Spitzen). In der Summe zeigt sich für Berlin, dass über die Hälfte der PM10-Belastung an verkehrsnahen Messstellen in der Innenstadt aus dem regionalen Hintergrund und der übrige (hausgemachte) Anteil der Feinstaubbelastung jeweils zur Hälfte durch einen Beitrag des lokalen Verkehrs und die Schadstoffquellen im übrigen Stadtgebiet verursacht wird. Nur dieser Anteil kann durch lokale Maßnahmen in Berlin beeinflusst werden.
Das Projekt "Standardverfahren zur Ermittlung und Bewertung der Belastung der Meeresumwelt durch Schallimmissionen von Offshore-WEA" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Leibniz Universität Hannover, Institut für Statik und Dynamik durchgeführt. Der beim Bau und Betrieb von Offshore-WEA entstehende Hydroschall kann eine Gefahr für die Meeresumwelt darstellen. Um eine messtechnische Grundlage und eine Datenbasis für die Analyse der Einflüsse des Hydroschalls zu schaffen, haben die Institute ISD Hannover, ITAP Oldenburg und DEWI Wilhelmshaven ein Forschungsvorhaben durchgeführt. Das Vorhaben gliederte sich in folgende Bereiche: - Vereinheitlichung der physikalisch-technischen Begriffe und Bezugsgrößen - Bestimmung des Hintergrundpegels des Unterwasserschalls in der Nord- und Ostsee - Hydroschallausbreitung in der Bau- und Betriebsphase von Offshore-WEA. Die Resultate der Forschungsarbeiten sind in der Schriftenreihe des Instituts für Statik und Dynamik der Leibniz Universität Hannover 8/2007 dargestellt worden.
Das Projekt "EUREKA-Projekt: EUROTRAC (Eu 7) - Teilvorhaben: Ozon in der freien Troposphaere; Produktion und grossraeumiger Transport" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Meteorologie Consult durchgeführt. Das Vorhaben beinhaltet messtechnische Untersuchungen von Ozon und seinen Vorlaeufersubstanzen in der freien Troposphaere ueber dem Atlantik. Ziel der Untersuchung ist es, die Auswirkungen der anthropogenen Ozonproduktion und die Freisetzung von Vorlaeufersubstanzen ueber Europa auf die freie Troposphaere ausserhalb der Quellengebiete zu quantifizieren. Als Plattform fuer die kontinuierlichen Messungen dient die Basismessstation Izana in 2370 m ue. NN auf den Kanarischen Inseln. Das Vorhaben ist Teil des Eurotrac/TOR-Projekts. An dieser TOR-Station werden die Hintergrundpegel von Ozon und die Konzentrationen der Vorlaeufersubstanzen sowie die Stoerung und Modifikation dieser Pegel durch grossraeumige Luftmassentransporte von den Kontinenten analysiert. Die Untersuchungen im Vorhaben tragen dabei wesentlich zur Beantwortung der grundsaetzlichen Fragestellungen im TOR-Projekt bei, vor allem die, die sich auf die ueberregionalen und hemisphaerischen Auswirkungen der anthropogenen Ozonproduktion beziehen: - Qualifizierung der Bedeutung des Eintrags von anthropogenem Ozon auf die Hintergrundatmosphaere - exemplarisch fuer den Bereich des suedlichen Nordatlantik - Ermittlung des 'Voreuropaeischen Hintergrundes' d.h. die Spurenstoffzusammensetzung der nach Europa transportierten Luftmassen - Erarbeitung quantitativer Zusammenhaenge zwischen den Transportwegen der Luftmasse und den Konzentrationen von Ozon und Vorlaeufersubstanzen - Bestimmung der Basispegel der relevanten chemischen Reaktanten - Bestimmung der Konzentrationspegel in Luftmassen auf den belasteten Kontinenten.
Grundsätzlich bestehen zur Ermittlung von Geräuschen zwei Möglichkeiten zur Verfügung. Zum einen sind das Messungen und zum anderen Prognosen. Wie Geräuschimmissionen zu ermitteln sind, ist im Detail im Anhang A der TA-Lärm geregelt. Für die Ermittlung und Beurteilung von Geräuschimmissionen sind der Beurteilungspegel und einzelne kurzzeitige Geräuschspitzen maßgebend. Diese müssen die Immissionsrichtwerte am maßgeblichen Immissionsort unterschreiten. Die Grundlage der Beurteilung von Geräuschimmissionen bildet der Beurteilungspegel L r . Dieser wird in Anlehnung an die DIN 45645-1, Ausgabe Juli 1996, nach der Gleichung (1) gebildet. In diesen Wert gehen Einwirkzeiten und Zuschläge für besondere Störwirkung wie Impuls- und Tonhaltigkeit als auch Zuschläge für Tageszeiten mit erhöhter Empfindlichkeit ein. Er wird nach der nachfolgenden Gleichung berechnet. mit T j Teilzeit j N Zahl der gewählten Teilzeiten L Aeq,j Mittelungspegel während der Teilzeit T j C met meteorologische Korrektur nach DIN ISO 9613-2, Entwurf Ausgabe September 1997, Gleichung (6) K T,j Zuschlag für Ton- und Informationshaltigkeit nach den Nummern A.2.5.2 (Prognose) oder A.3.3.5 (Messung) in der Teilzeit T j K I,j Zuschlag für Impulshaltigkeit nach den Nummern A.2.5.3 (Prognose) oder A.3.3.6 (Messung) in der Teilzeit T j K R,j Zuschlag für Tageszeiten mit erhöhter Empfindlichkeit nach Nummer 6.5 in der Teilzeit T j Nicht nur eine Dauerbeschallung, sondern auch einzelne Geräuschspitzen z.B. ein Knall, können erheblich belästigend sein. Daher gibt es ergänzend zu den Anforderungen an die Beurteilungspegel auch Anforderungen an den Spitzenpegel. Dies ist der höchste von der Anlage verursachte Pegel, in der Regel mit einer sehr kurzen Einwirkdauer. Die maßgeblichen Immissionsorte liegen bei bebauten Flächen außen und 0,5 m vor der Mitte des geöffneten Fensters des am stärksten betroffenen schutzbedürftigen Raumes. Bei Flächen die keine Gebäude mit schutzbedürftigen Räumen enthalten, ist der maßgebliche Immissionsort an dem am stärksten betroffenen Rand der Fläche, wo Gebäude mit schutzbedürftigen Räumen erstellt werden dürfen. Ist die zu beurteilende Anlage baulich mit schutzbedürftigen Räumen verbunden ist der am stärksten betroffenen schutzbedürftigen Raum der maßgebliche Immissionsort. Diese Konstellation tritt auch bei einer Körperschallübertragung sowie bei der Einwirkung durch tieffrequente Geräusche auf. Dies gilt auch bei einer Körperschallübertragung sowie bei der Einwirkung durch tieffrequente Geräusche. Geräusche, die beispielsweise von einer Kreissäge (Tonhaltigkeit), einer Lautsprecherdurchsage bzw. Musik (Informationshaltigkeit) sowie dem Hämmern (Impulshaltigkeit) ausgehen, verursachen eine erhöhte Störwirkung. Die Kreissäge kennzeichnet sich durch einen unangenehm hohen Ton. Durch die Durchsagen und die Musik wird man ungewollt dazu gezwungen, zuzuhören. Das ständige Durchbrechen ruhiger Phasen durch das Hämmern verursacht eine erhöhte Störwirkung. Diese zusätzlichen Störwirkungen werden durch Zuschläge berücksichtigt. Darüber hinaus werden Geräuscheinwirkungen werktags zwischen 6:00- und 7:00 Uhr und in der Zeit von 20:00 bis 22:00 Uhr sowie an Sonn- und Feiertagen zwischen 6:00 und 9:00 Uhr, zwischen 13:00 und 15:00 Uhr und zwischen 20:00 und 22:00 Uhr in Wohn- und Kurgebieten als besonders störend eingestuft. Diese Zeiten werden mit einem Zuschlag von K R = 6dB beaufschlagt. Zuschläge für die Ton- und Informationshaltigkeit sowie für die Impulshaltigkeit von Geräuschen, werden nach dem subjektiven Höreindruck des Sachverständigen vergeben. Der Zuschlag für die Ton- und Informationshaltigkeit K T beträgt, entweder 0 dB, 3 dB oder 6 dB. Der Zuschlag für die Impulshaltigkeit wird aus der Differenz K i = L AFTeq - L Aeq berechnet, sofern der Sachverständige das Geräusch als impulshaltig einstuft. Für Schallpegelmessungen dürfen nur geeichte Schallpegelmesser der Klasse 1 nach DIN EN 60651, Ausgabe Mai 1994 bzw. der DIN EN 60804, Ausgabe Mai 1994 und geeichte Schallpegelmesseinrichtungen (z. B. Mikrofone) im Sinne des Abschnitts 3 der Anlage 21 zur Eichordnung, eingesetzt werden. Messwertarten Bei Schallmessungen nach der TA-Lärm wird in der Regel die Frequenzbewertung A und die Zeitbewertung F nach DIN EN 60651, Ausgabe Mai 1994, verwendet. Für die Beurteilung der Geräuschimmissionen sind der L Aeq , L AFmax , L AFTeq , und der L AF95 zu ermitteln. L Aeq Der Mittelungspegel L Aeq ist der nach DIN 45641, Ausgabe Juni 1990, aus dem zeitlichen Verlauf des Schalldruckpegels oder mit Hilfe von Schallpegelmessern nach DIN EN 60804, Ausgabe Mai 1994, gebildete zeitliche Mittelwert des Schalldruckpegels. Dient als Grundlage für die Berechnung des Beurteilungspegels. L AFmax Durch ein Einzelereigniss hervorgerufener Maximalwert des Schalldruckpegels, die im bestimmungsgemäßen Betriebsablauf auftreten. Dient zur Beurteilung von Geräuschspitzen L AFTeq Der Taktmaximalpegel L AFT (t) ist der Maximalwert des Schalldruckpegels L AF (t) während der zugehörigen Taktzeit T; die Taktzeit beträgt 5 Sekunden. Der Taktmaximal-Mittelungspegel L AFTeq ist der nach DIN 45641, Ausgabe Juni 1990, aus den Taktmaximalpegeln gebildete Mittelungspegel. Für die Ermittlung des Zuschlags für die Impulshaltigkeit K i = L AFTeq - L Aeq L AF95 Perzentilpegel während 95 % der Messzeit wurde der Pegel erreicht oder überschritten, beschreibt den Hintergrundpegel in der Messperiode Zur Prüfung auf ständig vorherrschende Fremdgeräusche Durchführung der Messungen Für die Durchführung der Messungen sind die Bestimmungen der DIN 45645-1, Ausgabe Juli 1996, Abschnitte 6.2 bis 6.5 zu beachten. Bei der Messung müssen alle Geräuscheinwirkungen erfasst werden, die wesentliche Beiträge zur Schallimmission liefern. Bei Abständen zwischen maßgeblichem Immissionsort und der verursachenden Anlage größer 200 m sind die Messungen in der Regel bei Mitwind durchzuführen. Grundsätzlich können die Messungen auch an Ersatzimmissionsorten oder direkt am Emittenten durchgeführt werden. Zur Beurteilung müssen die Messwerte dann auf den maßgeblichen Immissionsort gemäß ISO 9613-2 umgerechnet werden. Bei einer Immissionsprognose sind alle Schallquellen der Anlage einschließlich der maßgeblichen Transport- und Verkehrsvorgänge auf dem Betriebsgrundstück der Anlage zu berücksichtigen. Wenn zu erwarten ist, dass kurzzeitige Geräuschspitzen von der Anlage auftreten können, sind auch deren Pegel zu berechnen. Die Genauigkeit der Immissionsprognose hängt wesentlich von der Zuverlässigkeit der Eingabedaten ab. Diese sind deshalb stets kritisch zu prüfen. Die Schalleistungspegel sollen möglichst nach einem Messverfahren der Genauigkeitsklasse 2 oder 1 bestimmt worden sein. Falls die Umrechnung in Schalleistungspegel möglich ist, können auch Schalldruckpegel in bestimmten Abständen herangezogen werden. Die Schallausbreitungsrechnung erfolgt nach den Regelungen der DIN ISO 9613-2.
Eine kurzfristige Wirkung ist eine primäre Wirkung (z.B. Aufwachreaktion) während oder kurz nach einem Störgeräusch. Häufig werden aber langfristige Wirkungen (z.B. chronische Erkrankungen) durch oft wiederholte primäre Reaktionen vermittelt. Die Sprachverständlichkeit hängt unter anderem vom Pegel und vom Frequenzspektrum der Störgeräusche ab. Darüber hinaus wird die Kommunikation aber auch beispielsweise stark durch die Halligkeit des Raumes und durch die Sprachkompetenz des Hörers beeinflusst. Zum Einen wird die Störung der Kommunikation durch Lärm von den Betroffenen als belästigend und ärgerlich empfunden (Kloepfer, 2006) [1] . Zum Anderen sind auch langfristigere negative Wirkungen der Kommunikationsstörung durch Lärm nachgewiesen. So wurde beispielsweise im ersten publizierten Teil der NORAH-Studie (Klatte, Bergström, Spilski, Mayerl, & Meis, 2014) [2] ein signifikanter, kausaler Effekt von Fluglärm auf die Lesefähigkeit von Zweitklässlern nachgewiesen und quantifiziert. In Diskussionen über Lärmwirkungen fallen immer wieder Sätze wie „Menschen werden nicht vom Lärmpegel gestört, sondern von den einzelnen Lärmereignissen“. In der neueren Forschungsliteratur wird häufig die Vermutung geäußert, dass sich der standardmäßig verwendete äquivalente Dauerschallpegel L Aeq nicht zur Beurteilung der nächtlichen Lärmbelastung durch Schienen-, Flug- oder schwachen Straßenverkehr eignet. Diese Lärmarten sind charakterisiert durch abgegrenzte Lärmereignisse, d. h. kurzzeitige Lärmspitzen, zwischen denen relative Ruhe herrscht. Je lauter und je häufiger solche einzelnen Einzelereignisse sind, desto wahrscheinlicher ist es, dass Menschen davon gestört werden. In einer Reihe von Studien wurde versucht, Wirkungsaussagen für den Nachtzeitraum quantitativ zu bestimmen. Dies gelang mit den Maximalpegeln besser als mit dem äquivalenten Dauerschallpegel. Häufig wird mit der Arbeitshypothese gearbeitet, dass der Schaden (Belästigung, Verminderung der Erholungswirkung des Schlafes, Begünstigung chronischer Krankheiten), der Menschen durch nächtlichen Lärm zugefügt wird, durch zusätzliche, lärminduzierte Aufwachreaktionen vermittelt wird. Auch wenn ein Mensch von einem tieferem Schlafstadium in ein flacheres Schlafstadium befördert wird, wird diese Reaktion, die vom Schläfer nicht bewusst wahrgenommen wird, als Aufwachreaktion gewertet. Bereits ohne Lärm finden derartige Aufwachreaktionen spontan statt, und zwar bei normalen, erwachsenen Menschen im Schnitt etwa 25 Mal pro Nacht. Es gibt jedoch Hinweise darauf, dass sich die spontanen Aufwachreaktionen physiologisch deutlich von den induzierten unterscheiden und schädlicher sind (Basner, Isermann, & Samel, 2005 [3] ; Müller, 2010 [4] ). In den Studien wird die Aufwachreaktion als Funktion unter anderem des Maximalpegels eines Lärmereignisses am Ohr des Schläfers ermittelt. Die Menschen schliefen in den Studien zuhause und waren dort den normalen Umgebungsgeräuschen ausgesetzt. Eine Studie beschäftigte sich mit realem Fluglärm in der Umgebung des Flughafens Köln-Bonn (Basner, Isermann, & Samel, 2005 [3] ). Darin wurde beispielsweise für ein Fluglärmereignis mit einem Maximalpegel von L AS,max = 40 dB(A) am Ohr des Schläfers eine lärminduzierte Aufwachwahrscheinlichkeit von über 1% ermittelt. Bei gekipptem Fenster entspräche das einem vergleichsweise leisem Fluglärmereignis mit L AS,max ≈ 55 dB(A) außen. Diese Lautstärke entspricht in etwa einer normalen Unterhaltung. Insgesamt wurden in der gesamten Studie Aufwachreaktionen durch leise Fluglärmereignisse (L AS,max = 34,5… 40,5 dB(A) am Ohr des Schläfers) fast genauso häufig ermittelt, wie durch alle lauteren Fluglärmereignisse ( L AS,max = 40,5… 73,5 dB(A) am Ohr des Schläfers). Lautere Ereignisse führen zwar zu einer höheren Aufwachwahrscheinlichkeit. Dies wurde aber durch das viel häufigere Auftreten leiserer Ereignisse überkompensiert. Es ist zu beachten, dass bei einem Aufwachen nach sehr lauten Fluglärmereignissen (L AS,max > 70 dB(A) am Ohr des Schläfers) die Wiedereinschlafzeit deutlich verlängert ist. Damit steigt die Wahrscheinlichkeit stark an, dass der Schläfer sich am nächsten Morgen an das lärminduzierte Aufwachen erinnert. Es ist plausibel anzunehmen, dass eine Aufwachreaktion durch ein lautes Ereignis schädlicher und belästigender ist als eine Aufwachreaktion durch ein leises Ereignis. In der im Oktober 2015 publizierten NORAH-Studie (Müller, Aeschbach, Elmenhorst, Mendolina, & Quehl, 2015 [5] ) wurden ebenfalls fluglärminduzierte Aufwachreaktionen untersucht. Ein Ergebnis ist, dass die genannte Aufwachwahrscheinlichkeit bei einem gegebenen L AS,max in der Norah-Studie geringer ermittelt wurden als in der DLR-Studie. Auf der anderen Seite wurden im Rahmen der NORAH-Studie für eine ganze Reihe anderer von Schlafqualitätsparametern ungünstigere Dosis-Wirkungsbeziehung gefunden, als in der älteren DLR-Studie. Dies wird in der der NORAH-Studie entnommenen folgenden Abbildung dargestellt. Abbildung : Expositions-Wirkungskurve zwischen maximalem Schalldruckpegel eines Fluglärmereignisses und der fluglärmasoziierten Aufwachwahrscheinlichkeit der Probanden aus NORAH im Jahr 2012 (N=41) sowie den Probanden am Flughafen Köln-Bonn (N=61) (Basner M. , 2006)beruhend auf einem Modell, das außer dem Maximalpegel noch die verstrichene Schlafdauer, das aktuelle Schlafstadium und den Hintergrundpegel berücksichtigt. Schraffiert dargestellt sind die 95%-Konfidenzintervalle der Köln-Bonner Studie und der NORAH-Studie des Jahres 2012. L ASeq eine Minute vor dem Fluglärmereignis=27,6 dB(A) (Median), aktuelles Schlafstadium=S2, verstrichene Schlafdauer= 766 Epochen, d.h. min und entspricht ca. 5:30 in NORAH 2012. Zur genaueren Beschreibung wird hier auf die Originalliteratur verwiesen. Aus dem Graph kann man unter einigen Zusatzannahmen ablesen, dass für ein Fluglärmereignis um 5:30 Uhr mit einem Maximalpegel L ASmax =40 dB(A) am Ohr des Schläfers in Frankfurt die Wahrscheinlichkeit für eine Aufwachwahrscheinlichkeit etwa 6,5 %; in Köln-Bonn von etwa 11 % ermittelt wurde. Zur Erklärung der Unterschiede führen die Autoren als wichtigen Grund den Unterschied des Fluggerätes an. In Köln-Bonn flogen zum Zeitpunkt der Studie vor allem ältere Frachtmaschinen, die ein lästigeres Geräuschspektrum mit mehr hochfrequenten Anteilen aufweisen. Auf der anderen Seite wurden in der NORAH-Studie für eine ganze Reihe anderer von Schlafqualitätsparametern ungünstigere Dosis-Wirkungsbeziehungen gefunden, als in der älteren DLR-Studie. In einer vergleichbaren Studie wurden ähnliche Ergebnisse für die Aufwachwahrscheinlichkeit durch Schienenlärmereignisse publiziert (Müller, 2010 [4] ). Es ergaben sich bei gegebenem niedrigeren L AS,max <50 dB(A) am Ohr des Schläfers tendenziell geringere, bei höheren L AS,max >50 dB(A) tendenziell höhere Aufwachwahrscheinlichkeiten durch Schienen- als durch Fluglärmereignisse in der DLR-Studie. Die Aufwachwahrscheinlichkeiten durch Fluglärmereignisse in der NORAH-Studie liegen signifikant unterhalb derer der beiden anderen Studien. Die leiseren Lärmereignisse werden in den bisherigen Gesetzesgrundlagen (fast) gar nicht berücksichtigt, auch wenn sie nachweislich zu Aufwachreaktionen führen können. Körperliche Reaktionen, die nicht-willentlich geschehen, nennt man autonome Reaktionen. Lärmereignisse, die auf Menschen einwirken, rufen zahlreiche autonome Reaktionen hervor, wie die bereits genannten Aufwachreaktionen, Steigerung der Herzschlagfrequenz, Ausschüttung von Adrenalin und anderen Stoffen. „Dieser zunächst sinnvolle und lebensnotwendige Anpassungsprozess wird direkt durch Lärm verursacht und nicht emotional vermittelt. Emotionen werden jedoch entsprechend beantwortet, so dass die Reaktion auf neuartige und/oder unangenehm empfundene Geräusche stärker ausfällt.“ (Kloepfer, 2006 [1] ) Literatur: [1] Kloepfer, M. (2006). Leben mit Lärm? Risikobeurteilung und Regulation des Umgebungslärms im Verkehrsbereich. Heidelberg. [2] Klatte, M., Bergström, K., Spilski, J., Mayerl, J., & Meis, M. (2014). Norah Endbericht Band 1: Wirkungen chronischer Fluglärmbelastung auf kognitive Leistungen und Lebensqualität bei Grundschulkindern. Kelsterbach: Umwelthaus GmbH. [3] Basner, M., Isermann, U., & Samel, A. (2005). Die Umsetzung der DLR-Studie in einer lärmmedizinischen Beurteilung für ein Nachtschutzkonzept. Zeitschrift für Lärmbekämpfung, 52(4), 109. [4] Müller, U. (2010). DEUFRAKO/RAPS; Wirkungsorientierte Bewertung unterschiedlicher Verkehrslärmarten; Teilvorhaben DLR: Metaanalyse und Feldstudie. [5] Müller, U., Aeschbach, D., Elmenhorst, E.-M., Mendolina, F., & Quehl, J. (2015). Norah- Verkehrslärmwirkungen im Flughafenumfeld. Endbericht, Band4: Fluglärm und nächtlicher Schlaf, http://www.laermstudie.de/fileadmin/files/Laermstudie/Schlafstudie_Wiss_Ergebnisbericht.pdf . Kelsterbach: Gemeinnützige Umwelthaus GmbH.